Pb、Cd及其復合污染對紫莖澤蘭生長及吸收富集特征的影響

劉小文，齊成媚，歐陽燦斌，唐杰偉，李園，顏冬冬，王秋霞，郭美霞，曹坳程*

1. 湖南科技學院生命科學與化學工程系，湖南 永州 425199；2. 植物病蟲害生物學國家重點實驗室，北京100193；3. 中國農業(yè)科學院植物保護研究所，北京100193；4. 農業(yè)部農業(yè)生態(tài)與資源保護總站，北京100125

Pb、Cd及其復合污染對紫莖澤蘭生長及吸收富集特征的影響

劉小文1,2,3，齊成媚1，歐陽燦斌2,3，唐杰偉4，李園2,3，顏冬冬2,3，王秋霞2,3，郭美霞2,3，曹坳程2,3*

1. 湖南科技學院生命科學與化學工程系，湖南 永州 425199；2. 植物病蟲害生物學國家重點實驗室，北京100193；3. 中國農業(yè)科學院植物保護研究所，北京100193；4. 農業(yè)部農業(yè)生態(tài)與資源保護總站，北京100125

外來植物紫莖澤蘭(Eupatorium adenophorum)入侵我國西南地區(qū)并造成了嚴重的生態(tài)災難，通過研究Pb、Cd及其復合污染對紫莖澤蘭生長及吸收富集特征的影響，有助于從生態(tài)學角度為紫莖澤蘭的綜合防控提供依據(jù)。采用模擬Pb、Cd污染土壤培養(yǎng)法研究了不同濃度Pb、Cd及其復合污染作用下紫莖澤蘭的生長響應及重金屬吸收、富集和遷移特征變化。結果表明：低濃度的Pb、Cd對紫莖澤蘭的生長有促進作用，高濃度則表現(xiàn)出一定的抑制作用，生物量，株高，根長均明顯減少。紫莖澤蘭體內Pb、Cd吸收量與污染土壤具有良好的相關性，隨處理濃度增加明顯增大，極端濃度Pb、Cd脅迫下紫莖澤蘭各器官Pb、Cd積累量與對照相比顯著增加，1000 mg·kg-1處理時紫莖澤蘭根、莖、葉的Pb質量分數(shù)均分別高達603.69、568.31、598.85 mg·kg-1；100 mg·kg-1Cd處理時其根、莖、葉的Pb、Cd累積量依次為165.21、93.59、152.79 mg·kg-1。說明紫莖澤蘭對Pb、Cd具有較好吸收累積及轉運能力，可作為重金屬污染地區(qū)的一種理想的修復植物。

紫莖澤蘭；Pb；Cd；生長；富集

隨著金屬礦山的大量開采，礦業(yè)廢棄地中的污染物對生態(tài)環(huán)境造成了極大威脅，采礦廢棄地和尾礦等廢棄物的堆存破壞生態(tài)系統(tǒng)的多樣性，其重金屬等污染物還可通過揚塵、雨水沖刷等途徑遷移擴散到周邊環(huán)境，導致嚴重的二次污染，這不僅對人類健康帶來嚴重危害，也導致大量農用地荒廢，造成巨大的經濟損失。據(jù)統(tǒng)計，我國受鉛、鎘等重金屬污染的土壤面積為2000萬hm2，約占總耕地面積的1/5（吳雙桃，2005），每年因重金屬污染導致的糧食經濟損失高達200億元（顧繼光等，2003）。更危險的是，土壤重金屬污染具有不可逆轉性，被某些重金屬污染的土壤可能要100～200年，甚至更長的時間才能夠恢復（陳興蘭和楊成波，2010），而重金屬本身的相對穩(wěn)定性和難降解性（唐世榮和黃昌勇，1996），使得土壤污染更具有隱蔽性、不可逆性、長期性及后果嚴重性等特點（陳懷滿，1990），因此，在我國耕地資源日益緊張的情況下，礦區(qū)重金屬污染的修復顯得極為必要和異常迫切。

目前國內外常用物理、化學等傳統(tǒng)的方法控制和治理被重金屬污染的土壤，雖在一定程度上取得理想的修復效果，但這些方法往往存在經濟成本高、技術要求高、修復不徹底、對土壤結構破壞嚴重等缺點，不適于大規(guī)模推廣。植物修復技術治理重金屬污染土壤具有原位修復、費用低、操作簡便和對環(huán)境影響小等優(yōu)勢（Padmavathiamma和Li, 2007），已經成為環(huán)境科學工作者研究的熱點，植物修復的前提是找到對污染物有強耐性的植物或超富集植物。近年來我國科學家在超富集植物的篩選方面做了大量工作，至今已發(fā)現(xiàn)的主要有鋅、鎘、鉛、砷、錳、鉻、鋁等，其中砷超富集植物居多（陳同斌等，

2002；韋朝陽等，2002）。研究發(fā)現(xiàn)，對鉛有較強富集作用的主要有香根草（Vetiveria zizanioides Nash）、綠葉莧菜（Amaranthus tricolor L.）、裂葉荊芥（Schizonepeta tenuifolia）、羽葉鬼針草（Bidens maximowicziana）、紫穗槐（Amorpha fruticosa）、蒼耳（Xanthium sibiricum）（聶俊華等，2004）；東南景天（Sedum alfredii Hance）（何冰和楊肖娥，2002）；芥菜（Brassica juncea）（柯文山等，2004）；東方香蒲（Typha orientalis Presl）（李永麗等，2005）等。對鎘有較強的富集作用的主要有Thlaspi Caerulescens、東南景天（Lasat等，1996；Brooks等，1977；Baker等，2000）；寶山堇菜（Viola baoshanensis）（劉威等，2003）；商陸（Phytolacca acinosa Roxb.）（聶發(fā)輝，2006）；龍葵（Solanum nigrum L.）（魏樹和等，2005）；葉用紅菾菜（Beta vulgaris var. cicla L.）（李玉雙等，2007）等。這些植物的發(fā)現(xiàn)為鉛鎘污染土壤的植物修復提供了寶貴的植物材料，但這些植物在實際應用中都不可避免地有人工成本高、生物量小、生長緩慢等缺陷，使其在大面積推廣應用中受到明顯限制。深入篩選生物量大、生長速度快、對重金屬累積能力強的植物，已經成為應用植物修復技術的一個關鍵環(huán)節(jié)。

紫莖澤蘭(Eupatorium adenophorum Spreng)，又名破壞草、解放草，系菊科澤蘭屬多年生草本植物或亞灌木。有研究表明，自然狀況下的紫莖澤蘭對鉛、鎘具有較強的富集能力（Zu等，2005；李冰和張朝暉，2008；汪文云和張朝暉，2008），我們前期調查也發(fā)現(xiàn)，自然條件下，紫莖澤蘭在鉛、鎘污染土壤中均生長正常，未表現(xiàn)明顯的中毒癥狀。作為外來入侵物種，紫莖澤蘭在我國西南地區(qū)廣泛分布、繁殖能力強、傳播范圍廣、生物量大、抗逆性強、生長迅速，具有礦區(qū)重金屬先鋒植物明顯特征（王霞霞等，2013；朱文達等，2013）。長期以來，人們一直關注著其危害并加以防治，隨著生物多樣性、農業(yè)可持續(xù)發(fā)展等理論的深入研究，人們越來越認識到紫莖澤蘭在水土保持、土壤改良和農業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中生物多樣性的維持等方面起著重要的作用，進一步挖掘紫莖澤蘭對重金屬鉛、鎘的富集規(guī)律，探究其對重金屬污染土壤的修復潛力，這對礦區(qū)土壤環(huán)境植被恢復具有重要的意義。因此，本文擬在不產生人為擴大入侵范圍的同時采用土壤培養(yǎng)的方法研究紫莖澤蘭在含鉛、鎘污染環(huán)境中的生長反應，研究其在鉛、鎘污染中對重金屬的吸收、富集、轉運、分布特征，為利用紫莖澤蘭作為修復重金屬污染土壤先鋒植物提供理論依據(jù)，同時為綜合利用紫莖澤蘭提供可能的新途徑。

1 材料與方法

1.1 盆栽試驗

試驗在室內大棚里進行，白天溫度為(25±5)℃，夜間溫度為(15±5)℃，相對濕度(55±8)%。試驗土壤采自西昌學院校內試驗地表層土壤，理化性質：pH值6.30（水）/7.71（CaCl2），總P為441 mg·kg-1，總N為853 mg·kg-1，總K為2313 mg·kg-1，CEC為11.23 cmol·kg-1，有機質質量分數(shù)為25.1 mg·kg-1，重金屬Pb、Cd質量分數(shù)分別為20、0.2 mg·kg-1。Pb脅迫處理水平為：0（CK）、200、500、1000 mg·kg-1，Pb以Pb（CH3COO）2的形式加入；Cd脅迫處理水平為0（CK）、20、50、100 mg·kg-1，Cd以CdCl2·2.5H2O形式加入；交互處理水平為500 mg·kg-1Pb + 50 mg·kg-1Cd，土壤處理后，拌勻，穩(wěn)定2周后移植紫莖澤蘭幼苗。選取質量和高度一致，約8～10 cm的植株，隨機分配到每個濃度處理中，每個處理栽種16盆，每盆1株。移植后，用稱重法補充水分，保持土壤含水量為田間持水量的60%左右，重金屬脅迫處理60 d后，收獲供試植物和土壤，測定重金屬含量和有關生理指標。

1.2 土壤和植物樣品分析

對各處理條件下的紫莖澤蘭生長進行形態(tài)觀察，收獲時用清水洗去根部土壤，沖洗干凈，測量其莖高、根長、葉數(shù)，葉面積（葉面積采用美國手持式激光葉面積儀CI-203測定），然后把植物樣品的根、莖、葉分開，分別裝袋，稱其鮮質量，在80 ℃的烘箱中烘至恒質量，分別測干質量。生長分析參數(shù)計算：葉植株質量比（LBR）=葉片干物質質量/植株總干物質；莖植株質量比（SBR）=莖干物質質量/植株總干物質質量；根系植株質量比（RBR）=根系干物質質量/植株總干物質；根冠植株質量比（R/S）=地下部干物質質量/地上部干物質質量，耐性指數(shù)=處理組生物量/對照組生物量。烘干的植株樣品先用天平測定干質量，然后用植物粉碎機粉碎，混合均勻，裝入寫好標簽的紙袋，備測。采集收獲紫莖澤蘭后的土壤樣品，自然風干，磨碎過20目篩，裝入寫好標簽的紙袋，備測。土壤和植株樣品經過濃HNO3∶HF∶HClO4（2∶1∶2）消化，再用北京瑞利WFX-120A/石墨爐原子吸收分光光度計測定。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

上述實驗均重復3次，計算平均值，并采用SAS 8.2軟件和Excel進行統(tǒng)計分析和作圖。

轉運系數(shù)=(地上部分重金屬含量)/(地下部分重金屬含量)

2 結果與分析

2.1 Pb、Cd及其復合污染對紫莖澤蘭生長的影響

紫莖澤蘭經不同濃度Pb土壤培養(yǎng)處理后，其

生物量和形態(tài)指標變化，分別見圖1和圖2。處理60 d后，各處理的紫莖澤蘭凈株高出現(xiàn)先顯著增加后快速減少的變化趨勢（P＜0.05）；葉面積在1000 mg·kg-1時顯著低于對照（P＜0.05），其他各處理與對照無明顯差異；根長和鮮質量隨處理濃度的增加也出現(xiàn)先升后降的趨勢，其中根長在200、500 mg·kg-1處理時，分別比對照增加了14.87%、25.64%，鮮質量在200～500 mg·kg-1處理時，依次比對照增加了31.13%、19.74%；1000 mg·kg-1時根長和鮮質量均顯著低于對照，此時，紫莖澤蘭的生長分析參數(shù)也有所下降；除1000 mg·kg-1外，各處理的耐性指數(shù)均＞1，這說明紫莖澤蘭在低質量分數(shù)(≤500 mg·kg-1)處理時，Pb對紫莖澤蘭的生長具有一定的促進作用，隨濃度增加則表現(xiàn)出較強的抑制效應。

圖2 Pb脅迫下紫莖澤蘭的生長分析參數(shù)影響Fig. 2 Effects of Pb on the growth analysis parameters of Eupatorium Adenophorum Spreng

圖1 Pb脅迫下紫莖澤蘭生物量及形態(tài)指標的影響Fig.1 Effects of Cd on the biomass and form index of Eupatorium Adenophorum Spreng

圖3 Cd脅迫下紫莖澤蘭生物量及形態(tài)指標的影響Fig. 3 Effects of Cd on the biomass and form index of Eupatorium Adenophorum Spreng

經Cd污染土壤處理后，紫莖澤蘭的生物量和形態(tài)指標，分別見圖3和圖4。由圖可看出，處理60 d后，各處理紫莖澤蘭凈株高均與對照差異不顯著；50和100 mg·kg-1處理時葉面積均低于對照，20 mg·kg-1處理與對照相比無明顯變化（P＜0.05）；根長在20～100 mg·kg-1處理時，依次為對照的97.42%、139.86%、74.33%，鮮質量則隨質量分數(shù)的增加出現(xiàn)先升后降的變化趨勢，50 mg·kg-1處理均顯著高于對照（P＜0.05），100 mg·kg-1處理時紫莖澤蘭生長受到明顯抑制，除100 mg·kg-1處理外，各處理Cd的耐性指數(shù)均＞1，這說明紫莖澤蘭在低質量分數(shù)對其生長影響有一定的促進作用，在高質量分數(shù)100 mg·kg-1處理時，生長明顯受到抑制。隨Cd質量分數(shù)增加，根系植株質量比則是先升后降，這表明高質量分數(shù)Cd對紫莖澤蘭的地下部分根抑制作用更為明顯。

圖5和圖6為Pb-Cd復合污染脅迫60 d后紫莖澤蘭的生物量和形態(tài)指標變化情況?？梢钥闯?，經Pb-Cd脅迫后，紫莖澤蘭的凈株高顯著低于單一Pb處理（P＜0.05），與對照和單一Cd處理無明顯差別；葉面積對照和與單一Pb處理無明顯差異，但明顯高于單一Cd處理；根長則均低于對照和單一Pb、Cd處理，鮮質量大于對照和單一Cd處理，與單一Pb沒有顯著性差異（P＜0.05）。

圖4 Cd脅迫下紫莖澤蘭生長分析參數(shù)的影響Fig. 4 Effects of Cd on the growth analysis parameters of Eupatorium Adenophorum Spreng

圖5 Pb-Cd復合污染脅迫下紫莖澤蘭生物量及形態(tài)指標的影響Fig. 5 Effects of combined pollution of Pb-Cd on the biomass and form index of Eupatorium Adenophorum Spreng

圖6 Pb-Cd復合污染脅迫下紫莖澤蘭生長分析指標的影響Fig.6 Effects of combined pollution of Pb-Cd on the growth analysis parameters of Eupatorium Adenophorum Spreng

2.2 紫莖澤蘭對Pb的富集轉運特性

圖7為紫莖澤蘭在不同濃度Pb脅迫處理下土壤培養(yǎng)60 d后的各組織Pb含量和轉運情況?？梢钥闯觯▓D7A）），紫莖澤蘭各組織中的Pb含量隨基質中Pb處理濃度的增加而顯著增加（P＜0.05），處理質量分數(shù)≤500 mg·kg-1時，不同組織的Pb質量分數(shù)順序為葉＞根＞莖，1000 mg·kg-1處理時則為根＞葉＞莖。根、莖、葉的Pb質量分數(shù)均在1000 mg·kg-1處理時出現(xiàn)峰值，依次為603.69、568.31、598.85 mg·kg-1，分別為對照的29.18、31.33、24.49倍，紫莖澤蘭的Pb含量與添加的Pb含量之間表現(xiàn)出了良好的相關性（圖7D）），地上部分、地下部

中Pb富集量與土壤中Pb相關系數(shù)分別為0.9828，0.9749，均達到極顯著水平（p＜0.01），表現(xiàn)出良好的吸收特性。轉運系數(shù)，即地上部Pb含量與地下部Pb含量的比值在0.8933～1.029之間，隨Pb處理濃度的升高，其轉運系數(shù)有小幅增加，但各處理間無明顯差異（圖7B）），植物體內吸收的Pb超過60%是儲存在地上部（圖7C）），說明紫莖澤蘭對Pb具有較強的轉運能力。

圖7 紫莖澤蘭植株各組織Pb累積及分布Fig.7 Distribution and accumulation of Pb in Eupatorium Adenophorum Spreng

圖8 紫莖澤蘭植株各組織Cd累積及分布Fig. 8 Distribution and accumulation of Cd in Eupatorium Adenophorum Spreng

2.3 紫莖澤蘭對Cd的富集轉運特性

盆栽條件下紫莖澤蘭對Cd的吸收轉運特性如圖8所示。隨土壤中Cd質量分數(shù)的增加，地上部與地下部中Cd質量分數(shù)呈顯著增加的趨勢（p＜0.05），不同組織的Cd質量分數(shù)順序為根＞葉＞莖，根、莖、葉的Cd質量分數(shù)均在100 mg·kg-1的Cd處理時都達到最大，依次為165.21、93.59、152.79 mg·kg-1，分別為對照的120.68、77.09、98.89倍（圖8A））；各處理中紫莖澤蘭地上部Cd富集量均明顯高于地下部，紫莖澤蘭的組織中Cd富集量與土壤添加的Cd含量之間表現(xiàn)出了良好的相關性（圖8D）），地上部分、地下部中Cd富集量與土壤中Cd達極顯著相關性水平（p＜0.01），其相關系數(shù)r分別為0.9841，0.9915；轉運系數(shù)則表現(xiàn)為先降后升再降的折線變化趨勢，且各處理間明顯低于對照但相互間無顯著性差異（圖8B））；紫莖澤蘭體內積累的Cd 59%以上是儲存在地上部（圖8C）），表明紫莖澤蘭對Cd具有較強的吸收累積能力。

2.4 Pb-Cd交互作用下紫莖澤蘭對Pb、Cd的富集轉運特性

圖9為Pb-Cd交互作用下紫莖澤蘭對Pb、Cd的吸收情況?？梢钥闯?，Pb-Cd交互處理后，紫莖澤蘭各組織Pb的累積量明顯低于單一處理水平（P＜0.05），根、莖、葉分別為500 mg·kg-1Pb單一處理時的33.05%、32.85%、39.83%；各組織Cd的累積量反而顯著升高（P＜0.05），根、莖、葉分別為50 mg·kg-1Cd單一處理時的1.421、1.489、1.390倍（圖9C））；轉運系數(shù)在Pb-Cd交互處理與500 mg·kg-1Pb、50 mg·kg-1Cd處理間均無明顯差異（圖9D））；說明Pb-Cd交互處理后，對Pb的吸收有拮抗效應，大大降低了紫莖澤蘭對Pb的吸收，同時增加了Cd的吸收，表現(xiàn)出協(xié)同效應，但對其體內Pb和Cd的轉運并無較大的影響。

圖9 紫莖澤蘭在Pb和Cd交互作用下各組織Pb和Cd含量（C）和轉運系數(shù)（D）Fig.9 Pb and Cd concentrations in plant tissue(C)and tranlocation factor(D)of Eupatorium Adenophorum Spreng

3 討論

目前重金屬超富集植物的界定主要采用Baker和Brooks的標準，即Pb和Cd地上部質量分數(shù)分別大于1000和100 mg·kg-1，地上部金屬含量與根部金屬含量之比（轉運系數(shù)）大于1。本研究發(fā)現(xiàn)，1000 mg·kg-1處理時紫莖澤蘭根、莖、葉的Pb質量分數(shù)均分別高達603.69、568.31和598.85 mg·kg-1；各處理的轉運系數(shù)均在0.8933～1.029之間，紫莖澤蘭體內吸收的Pb有超過60%是儲存在地上部。紫莖澤蘭根、莖、葉的Cd累積量均在100 mg·kg-1的Cd處理時依次為165.21、93.59、152.79 mg·kg-1，紫莖澤蘭體內積累的59%以上Cd是儲存在地上部。紫莖澤蘭植株Pb、Cd富集量大大超過了前人研究結果（李冰和張朝暉，2008；汪文云和張朝暉，2008），其原因可能是由于土壤基質中Pb含量高所引起的。紫莖澤蘭對Pb具有較高的累積量，對Cd的累積量甚至超過超累積植物的臨界值，說明紫莖澤蘭對Pb、Cd均有良好的吸收累積能力，尤其是對Cd具有超強的累積能力，且紫莖澤蘭本身具有巨大的生物量和極強的繁殖能力的特性，可以作為Pb、Cd污染地區(qū)植物修復的一種潛在的先鋒植物。Pb-Cd復合作用下，紫莖澤蘭各組織中Pb含量明顯低于單一Pb處理水平；表現(xiàn)為Cd對Pb的富集有抑制作用；Cd的累積量卻顯著增加了，表現(xiàn)為Pb對Cd的富集有促進作用，即紫莖澤蘭對Pb的吸收不會阻礙Cd的吸收，但Cd的吸收會對Pb的吸收具有一定的阻礙作用。

有研究表明超積累植物東南景天對Cd、Pb耐受的臨界濃度分別為500和1000 μmol·L-1，在此濃度以下，Cd、Pb對水培條件下的東南景天的生長基本無抑制作用（熊愈輝等，2004）；胡鵬杰等研究表明，長柔毛委陵菜在Cd質量濃度≤20 mg·L-1的介質中能夠正常生長（胡鵬杰等，2007）；孫健等認為Cd、Pb、Cu、Zn、As 5種重金屬復合脅迫對燈心草地上部生長有一定程度的抑制作用，在土壤環(huán)境質量二級標準上限值處燈心草地上部生物量減產9.15%，小于10%，生長在礦毒水和鉛鋅尾礦污染土壤中的燈心草地上部生物量分別減產28.23%和37.1%，但地下部生物量減產趨勢不明顯，以地上部生物量為參考指標，可初步將土壤環(huán)境質量二級標準上限值擬設定為土壤中各重金屬的臨界毒性效應值（孫健等，2006）；楊敏文等采用土培試驗研究了不同水平鉛處理下莧菜生長的影響，結果表明：較高濃度鉛脅迫下莧菜的生長受到明顯抑制，其中根受到的抑制程度最高，鉛對莧菜第3和第4片成熟葉面積擴展的抑制作用比對葉干物質的積累大，導致單位葉面積干質量增大（楊敏文和柯世省，2009）；劉文霞等則證實鎘在土壤中的質量比為5 mg·kg-1（低質量比）時能促進莧菜生長，高質量比（20 mg·kg-1）時抑制了莧菜生長，造成莧菜幼苗成活率顯著下降，植株矮化，葉面積和生物量顯著減小，鎘的毒性作用對莧菜生長的影響持續(xù)時間較長（劉文霞等，2009）；多立安認為Cd的質量分數(shù)達100 mg·kg-1時，早熟禾的種子萌發(fā)率、幼苗株高均有所下降，并隨著脅迫濃度的增加，下降

幅度增大，Pb對兩指標的影響不太明顯，Pb在質量分數(shù)超過200 mg·kg-1時，對早熟禾根系及地上生物量表現(xiàn)出抑制效應，并隨著濃度的增加抑制效應增加（多立安等，2006）。

本研究結果表明，經Pb脅迫土壤培養(yǎng)60 d后，紫莖澤蘭凈株高、葉面積和根長、鮮質量隨濃度均出現(xiàn)先增加后下降的變化趨勢，說明低濃度下處理有利于紫莖澤蘭的生長，高濃度脅迫下紫莖澤蘭生長受到一定程度地抑制，表明紫莖澤蘭對Pb具有較強的耐性，僅在高質量分數(shù)1000 mg·kg-1生長受到影響；與前人研究的圓葉無心菜（閔煥等，2010），油菜（季麗英等，2006）結果一致；經Cd處理后，各處理紫莖澤蘭凈株高、葉面積、根長均受到不同程度的影響，鮮質量則隨濃度的增加出現(xiàn)先升后降的變化趨勢，在高質量分數(shù)100 mg·kg-1處理時，紫莖澤蘭鮮質量受到明顯抑制，且地下部分抑制作用更為明顯，說明紫莖澤蘭在低濃度Cd對其生長無明顯抑制效應，鮮質量反而有所增加，高濃度處理時其生長受到明顯抑制，與徐蘇凌等研究的紫花苜蓿（徐蘇凌等，2008），楊盛昌等研究桐花樹（楊盛昌和吳琦，2003）結果一致。Pb-Cd復合污染脅迫后，紫莖澤蘭鮮質量明顯大于對照和單一Cd處理，與單一Pb沒有顯著性差異。

紫莖澤蘭在Pb、Cd及其復合污染脅迫下，低濃度下生長并沒有受到抑制，反而有一定的促進作用，表明紫莖澤蘭對Pb、Cd具有較強的耐性，而且可能是通過自身形成更大的生物量，對體內重金屬加以稀釋，緩解重金屬的毒害作用，提高其對重金屬的適應能力。值得注意的是，我國西南地區(qū)礦產資源豐富，礦產資源的開發(fā)利用引起了嚴重的重金屬污染問題（魏倫武，2007；毛英，2003），給當?shù)厣鷳B(tài)環(huán)境構成巨大威脅，為保障生態(tài)系統(tǒng)的安全，必須盡快進行礦山廢棄地的植被恢復，但一般情況下，植物定居和植被恢復都十分困難；紫莖澤蘭具有生物量大，生長繁殖速度快等優(yōu)勢，更重要是其對Pb、Cd具有較強的耐受能力，利用紫莖澤蘭作為先鋒植物對重金屬污染地區(qū)進行植被恢復，待植被穩(wěn)固后選用適當?shù)奶娲参锶绫坌尾?、象草、雀稗、雜交狼尾草、臺灣相思、新銀合歡等速生牧草或苗木進行進一步的生態(tài)恢復，這對金屬污染地區(qū)的生態(tài)恢復和治理提供一種新的思路，同時為紫莖澤蘭的綜合利用開辟新的途徑。

4 結論

1）低濃度的Pb、Cd對紫莖澤蘭的生長有促進作用，高濃度則表現(xiàn)出一定的抑制作用。

2）紫莖澤蘭地上部分葉、莖Pb的累積量高達598.85、568.31 mg·kg-1，遠遠超過一般植物的累積量，且具有良好的轉運能力，其地上部分對Cd累積量超過或接近超累積植物的臨界值100 mg·kg-1。

3）紫莖澤蘭對Pb、Cd都有很強的耐性和富集能力，可作為Pb、Cd等重金屬污染地區(qū)的一種先鋒植物。

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Growth and absorption enrichment responses of Eupatorium Adenophorum Spreng to Lead, Cadmium and their combined stress

LIU Xiaowen1,2,3, QI Chengmei1, OUYANG Canbin2,3, TANG Jiewei4, LI Yuan2,3, YAN Dongdong2,3, WANG Qiuxia2,3, GUO Meixia2,3, CAO Aocheng2,3*
1. Life Science & Chemical Engineering Department, Hunan University of Science and Technology, Yongzhou 425199, China; 2. State Key Laboratory for Biology of Diseases and Insert Pests, Beijing 100193, China; 3. Institute of Plant Protection, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100193, China; 4. Rural Energy & Environmental Angency, Ministry of Agriculture, Beijing 100125, China

E. adenophorum Spreng is one of the worst invasive alien plants into China. It brings great harm to the ecological environment in the Southwest of China. A controlled pot-experiment cultivated with E. adenophorum was arranged with different treatments of lead and cadmium concentrations in field. Growth and absorption enrichment responses of E. adenophorum Spreng to lead, cadmium and their combined stress were evaluated in order to provide integrate strategies of E. adenophorum. A pot experiment was study to observe the growth responses, accumulation and transfer characteristics of E. adenophorum in different concentrations of lead, cadmium. Results showed that there was a positive effect on the growth of E. adenophorum under low concentrations for both lead and cadmium but negative effect in high concentration, with the decreasing biomass,shorter plant height and root length. Lead and cadmium. Absorption content of E. adenophorum had a favorable correlation with contaminated soil, which increased significantly with the conbined treatment concentrations raising. lead and cadmium concentration of the roots, stems and leaves of E. adenophorum was much higher in corresponding treatments. The lead content of roots, stems and leaves of E. adenophorum were 603.69, 568.31 and 598.85 mg·kg-1, respectively, when the plants were treated with 1000 mg·kg-1lead in soil. The cadmium contents in the roots, stems and leaves were 165.21, 93.59 and 152.79 mg·kg-1, respectively, under the 100 mg·kg-1cadmium stress. E. adenophorum has good capacity of absorption, accumulation and transfer under heavy metals stress of lead and cadmium and it can, therefore, be used as ideal plant to repair composite pollution soil of heavy metals.

Eupatorium Adenophorum Spreng; lead; cadmium; growth; enrichment

X171.5

A

1674-5906（2014）05-0876-08

公益性行業(yè)（農業(yè)）科技專項(201103027)；湖南省自然科學基金（13JJ6080）；湖南省重點學科建設項目（2011-76）；湖南省高?？萍紕?chuàng)新團隊支持計劃 (2012-318)

劉小文（1983年生），男，講師，博士，研究方向為生物安全和環(huán)境毒理學。E-mail: lxw1110@126.com

2014-04-21

劉小文，齊成媚，歐陽燦斌，唐杰偉，李園，顏冬冬，王秋霞，郭美霞，曹坳程. Pb、Cd及其復合污染對紫莖澤蘭生長及吸收富集特征的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 2014, 23(5): 876-873.

LIU Xiaowen, QI Chengmei, OUYANG Canbin, TANG Jiewei, LI Yuan, YAN Dongdong, WANG Qiuxia, GUO Meixia, CAO Aocheng. Growth and absorption enrichment responses of Eupatorium Adenophorum Spreng to Lead, Cadmium and their combined stress [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(5): 876-873.